高晶霞 馬志飛 白 楊 呂鳳春 沃 強(qiáng)

（1山西晉環(huán)科源環(huán)境資源科技有限公司 2中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院3內(nèi)蒙古輝河國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理局）

囗試驗(yàn)研究

可滲透反應(yīng)墻修復(fù)垃圾填埋場(chǎng)砷污染地下水模擬評(píng)估研究

高晶霞1馬志飛2白 楊2呂鳳春2沃 強(qiáng)3

（1山西晉環(huán)科源環(huán)境資源科技有限公司 2中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院3內(nèi)蒙古輝河國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理局）

以浙江省某垃圾填埋場(chǎng)為研究對(duì)象，采用Visual Modflow模擬軟件預(yù)測(cè)了地下水污染羽分布規(guī)律及評(píng)估PRB修復(fù)的技術(shù)可行性。結(jié)果表明：垃圾填埋區(qū)重金屬砷進(jìn)入含水層，在地下水水流的作用下形成羽狀體分布；填埋8 a后，地下水中砷的超標(biāo)范圍已經(jīng)大面積擴(kuò)散，增大危及人體健康的風(fēng)險(xiǎn)；在水流方向下游設(shè)置介質(zhì)材料為Fe0填充的PRB，在清除污染源運(yùn)行9 a時(shí)，污染程度顯著降低。本研究可為地下水污染修復(fù)工程提供技術(shù)支撐。

垃圾填埋場(chǎng) 可滲透反應(yīng)墻 地下水 砷污染 模擬評(píng)估 浙江省

隨著工業(yè)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，地下水污染呈加劇態(tài)勢(shì)，對(duì)其修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用也逐步提到了議事日程。事實(shí)上，歐美等經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)國(guó)家，早在20世紀(jì)20-30年代就開(kāi)始了地下水污染修復(fù)技術(shù)的研究。近幾十年來(lái)，我國(guó)在地下水污染修復(fù)技術(shù)方面的研究取得了重大進(jìn)展，已初步形成了較為系統(tǒng)的地下水污染修復(fù)技術(shù)[1]。地下水污染修復(fù)技術(shù)，一般可分為原位修復(fù)和異位處理兩種，前者是指不對(duì)地下水進(jìn)行抽取或運(yùn)移，在原位直接修復(fù)受污染的地下水水體；后者是指通過(guò)抽水井將受污染的地下水水體抽至地面，然后利用水處理技術(shù)使其達(dá)標(biāo)利用或排放。由于地下水污染具有隱蔽性、長(zhǎng)期性等特點(diǎn)，且污染修復(fù)成本很高，因此，對(duì)于任何一種修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用效果，都需要進(jìn)行嚴(yán)格的評(píng)估，以便進(jìn)行優(yōu)選推廣。

目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)地下水污染修復(fù)技術(shù)的評(píng)估，以污染過(guò)程模擬和預(yù)測(cè)為主，評(píng)估方法主要有物理模擬和數(shù)值預(yù)測(cè)兩種。物理模擬包括室內(nèi)實(shí)驗(yàn)（即小比尺的土柱試驗(yàn)和離心模型試驗(yàn)）和大規(guī)模的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)。室內(nèi)土柱試驗(yàn)實(shí)際應(yīng)用比較簡(jiǎn)單易行，多被普遍采用，并取得了不少成果。但土柱實(shí)驗(yàn)不能模擬野外土體的重力效應(yīng)以及相應(yīng)的邊界條件，對(duì)于觀測(cè)污染物長(zhǎng)期遷移方面存在較大局限性。土工離心模型試驗(yàn)，可在小比尺模型中較好地模擬現(xiàn)場(chǎng)應(yīng)力場(chǎng)，水文地質(zhì)條件與邊界條件均能有效控制，并能較好地反映實(shí)際情況，為修復(fù)機(jī)理與數(shù)值分析方法提供了真實(shí)可靠的參數(shù)依據(jù)。根據(jù)相似率，試驗(yàn)?zāi)M時(shí)間可以大大縮短，但是在物理化學(xué)相似比尺方面還需要做更多的工作，以充分把握試驗(yàn)手段的可行性、局限性以及數(shù)據(jù)的合理性。相對(duì)于物理模擬來(lái)說(shuō)，數(shù)值預(yù)測(cè)方法成本較低，能夠模擬多種復(fù)雜邊界條件和不同歷時(shí)問(wèn)題，目前國(guó)內(nèi)外不少學(xué)者已取得了運(yùn)用數(shù)值模擬技術(shù)評(píng)價(jià)地下水污染修復(fù)效果研究成果，并篩選出了合適的修復(fù)方案。

基于此，本項(xiàng)研究以浙江省某垃圾填埋場(chǎng)為對(duì)象，針對(duì)污染情況，采用地下水可滲透反應(yīng)墻技術(shù)（PRB）進(jìn)行修復(fù)治理，并設(shè)置污染源未清除和清除兩種情景，通過(guò)數(shù)值模擬評(píng)估垃圾填埋場(chǎng)地下水污染在兩者情景下的治理效果，為地下水修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用提供技術(shù)支持。

1 場(chǎng)地水文地質(zhì)概況

1.1 垃圾填埋場(chǎng)基本狀況

所研究的垃圾填埋場(chǎng)，由最初的自發(fā)、無(wú)組織填埋，到作為臨時(shí)填埋場(chǎng)，前后已有10 a以上時(shí)間，主要滿足某鎮(zhèn)及其他鄰近村落的垃圾堆放，占地面積約4.33 hm2。目前，該垃圾填埋場(chǎng)已覆土封場(chǎng)，并在堆體東側(cè)、北側(cè)設(shè)人工導(dǎo)流渠，西側(cè)、南側(cè)修建圍擋。根據(jù)現(xiàn)場(chǎng)踏勘以及所收集的資料，發(fā)現(xiàn)垃圾組成較復(fù)雜，以生活垃圾為主，現(xiàn)場(chǎng)挖掘發(fā)現(xiàn)垃圾中有大量塑料包裝袋，垃圾中有石棉制品存在，現(xiàn)場(chǎng)周圍沒(méi)有其他污染源。由于當(dāng)?shù)氐叵滤宦裆钶^淺，填埋場(chǎng)及鄰近地域的主要地層為粉土或者填土，孔隙率高，含水量較大，且填埋期間未做任何防滲措施。因此，堆放的垃圾及其在降解過(guò)程中產(chǎn)生的污染物，極有可能已進(jìn)入到地下水中。研究垃圾填埋場(chǎng)的位置及周邊情況（見(jiàn)圖1）。

圖1 研究區(qū)域示意圖

1.2 研究區(qū)水文地質(zhì)條件

研究垃圾填埋場(chǎng)位于浙東盆地低山區(qū)和浙北平原區(qū)交叉地帶，為姚江沖積河谷平原，屬于寧紹平原的一部分，地形平坦開(kāi)闊，地貌較為單一，地表均被第四系粉沙所覆蓋，地面高差一般2.56-4.54 m。10 m以上土層由上至下為粉土與部分粉砂，土壤含水率高達(dá)25%-40%。區(qū)域內(nèi)主要有兩種賦存形式的地下水：（1）賦存于第二層粉土中的上層滯水，與大氣降水和鄰近河道互為補(bǔ)排；（2）賦存于第四、第六層的裂隙水。場(chǎng)地周邊為農(nóng)田、河流、干涸灘涂和人工湖，農(nóng)田主要種植水稻、棉花、蔬菜、瓜果等作物。針對(duì)地下水的賦存形式，其含水層主要為淺層含水層和承壓含水層，其中，淺層含水層厚度在25-30 m，其主要補(bǔ)給方式是側(cè)向補(bǔ)給、河流補(bǔ)給以及大氣降雨補(bǔ)給。隔水層主要是由黏土和粉質(zhì)黏土組成。承壓含水層介質(zhì)基本為粉砂，其含水量較大，主要是越流補(bǔ)給以及山前補(bǔ)給。水文地質(zhì)剖面圖顯示：淺層含水層介質(zhì)主要是粉土，其中含有部分粉砂，黏土與粉質(zhì)黏土很少，其厚度約為30 m。淺層含水層水位埋深2.5-5 m左右，由于區(qū)域內(nèi)降雨豐沛，河網(wǎng)交錯(cuò)，淺層含水層的補(bǔ)給來(lái)源較多。區(qū)域內(nèi)沒(méi)有明顯的抽水設(shè)施，均是自然排泄，故淺層含水層水位波動(dòng)變化較小。

2 場(chǎng)地模型構(gòu)建

2.1 模型概化

模型范圍為簡(jiǎn)易垃圾填埋場(chǎng)及其周邊人工湖、河流，研究區(qū)域東側(cè)和北側(cè)均為海涂，西北側(cè)為人工湖，南側(cè)為河流和農(nóng)田，面積600×500 m2。區(qū)域內(nèi)地勢(shì)平緩，地貌較為單一，主要是灘涂。垃圾填埋區(qū)位于大壩的拐角處，堆埋高度8 m，呈長(zhǎng)方形，占地面積4.33 hm2。

研究區(qū)地下水無(wú)人工開(kāi)采，且無(wú)明顯的天然出露水頭；南部主要為農(nóng)田，以旱作為主，灌溉部分主要靠地表水，地下水補(bǔ)給量較小。為了簡(jiǎn)化模擬地下水外界因素的影響，不考慮灌溉補(bǔ)給，主要考慮降雨補(bǔ)給和河流入滲。研究區(qū)域范圍較小，達(dá)不到自然邊界，將其概化為人為邊界，即定流量邊界。邊界側(cè)向流量可用達(dá)西定律計(jì)算。西部存在人工湖，填埋區(qū)南邊和東邊有河流，均概化為河流邊界，且人工湖水位視覺(jué)判斷高于地下水水位，即存在人工湖補(bǔ)給地下水的關(guān)系。東部邊界為定水頭邊界。研究區(qū)域內(nèi)上邊界為潛水面，受補(bǔ)排量的影響，其主要接受大氣降水補(bǔ)給；下邊界裂隙含水層底部概化為隔水邊界（圖2）。

圖2 概念模型邊界條件的確定

2.2 水流模型建立

在水文地質(zhì)概念模型建立的基礎(chǔ)上，利用Visual Modflow建立地下水流數(shù)值模型。網(wǎng)格剖分采用有限差分的離散方法。模型網(wǎng)格剖分為60×50個(gè)網(wǎng)格，共300個(gè)小單元，其面積100 m2。模型中的水流定義非穩(wěn)態(tài)流，即簡(jiǎn)化水流變化對(duì)污染物的運(yùn)移影響。

運(yùn)用有限差分法運(yùn)算模型，初始時(shí)間為2003年1月1日，終止時(shí)間為2023年1月1日，且以1 a為一個(gè)應(yīng)力期，每個(gè)應(yīng)力期時(shí)間步長(zhǎng)為10。研究區(qū)域面積較小，同時(shí)早期均是海灘，因此，研究區(qū)的滲透系數(shù)K值均一化較高。根據(jù)前人的研究資料，可知區(qū)域內(nèi)的滲透系數(shù)為0.86-0.91 m/d。對(duì)于河流邊界來(lái)說(shuō)，其滲透系數(shù)取值參考?jí)核囼?yàn)及《水文地質(zhì)手冊(cè)》滲透系數(shù)經(jīng)驗(yàn)值，綜合取值為1 m/d?，F(xiàn)場(chǎng)調(diào)研可知，其河床厚度基本在0.3 m左右。

2.3 溶質(zhì)模型建立

溶質(zhì)運(yùn)移模型的范圍和邊界位置與水流模型一致，邊界性質(zhì)均按已知濃度邊界處理，濃度值按垃圾填埋場(chǎng)滲濾液監(jiān)測(cè)濃度均值輸入。研究區(qū)域內(nèi)的污染物主要以重金屬為主，尤以砷（As）、Se最為嚴(yán)重。其中As的危害性比較大，長(zhǎng)時(shí)間飲用含高濃度的As水會(huì)危害人類健康。因此，模擬特征污染物為As。運(yùn)用MT3DMS模塊進(jìn)行污染物運(yùn)移模擬研究，在此過(guò)程中主要是對(duì)As污染物對(duì)運(yùn)移的彌散參數(shù)進(jìn)行識(shí)別。由于填埋場(chǎng)源源不斷地產(chǎn)生滲濾液進(jìn)入地下水系統(tǒng)中，因此，模型中污染物應(yīng)考慮為濃度不隨時(shí)間變化的連續(xù)源，初始模擬值為實(shí)測(cè)滲濾液的濃度。

2.4 模型的識(shí)別與驗(yàn)證

運(yùn)用已有信息，對(duì)模擬結(jié)果可靠性進(jìn)行驗(yàn)證與識(shí)別。在已建立的水流模型中，輸入溶質(zhì)運(yùn)移模型的各項(xiàng)參數(shù)，運(yùn)行并校正。溶質(zhì)運(yùn)移模型中對(duì)流項(xiàng)選擇隱式GCG解法，并選擇MT3DMS模型運(yùn)行。通過(guò)模擬可得，各層橫向/縱向彌散度比率為0.1、垂向/縱向彌散度比率為0.01，達(dá)到了較為理想擬合結(jié)果。觀測(cè)值與模型計(jì)算值間的比例均分布在二者相等的直線附近，說(shuō)明觀測(cè)值與模擬計(jì)算值相似性很高，擬合效果較好，可較為真實(shí)地反應(yīng)地下水中污染物的運(yùn)移情況。

3 PRB修復(fù)技術(shù)性能評(píng)估

3.1 污染預(yù)測(cè)結(jié)果分析

應(yīng)用已建立的地下水流和溶質(zhì)運(yùn)移模型，進(jìn)行研究區(qū)污染物運(yùn)移范圍預(yù)測(cè)。以砷濃度表示，并以《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中的Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)為羽狀體的最外圍分界線，即地下水環(huán)境中砷污染物小于國(guó)家Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)不作考慮。預(yù)測(cè)結(jié)果，污染物的運(yùn)移趨勢(shì)分布如圖3所示，污染羽狀體沿著水流方向向下游擴(kuò)散。垃圾填埋場(chǎng)運(yùn)行5 a時(shí)，地下水就受到滲濾液的污染，但其污染范圍較小，超過(guò)《地下水水質(zhì)質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅲ類的區(qū)域僅在填埋區(qū)下方，其最高區(qū)域砷污染濃度約為0.17 mg/L。如果以2011年4月份地下水污染作為參考對(duì)比，此時(shí)砷的污染已擴(kuò)散到200 m左右，到達(dá)下游農(nóng)田地區(qū)，且其污染中心區(qū)域砷濃度增加至0.255 mg/L，超過(guò)標(biāo)準(zhǔn)約5倍，說(shuō)明地下水中砷的污染已經(jīng)存在危害人類健康的風(fēng)險(xiǎn)。但污染物的擴(kuò)散速度和范圍，并不是與時(shí)間呈簡(jiǎn)單的比例關(guān)系。如在垃圾填埋20 a后，在沒(méi)有任何防護(hù)措施時(shí)，污染羽狀體橫向上的彌散范圍并沒(méi)有持續(xù)擴(kuò)大，但沿著水流方向不斷擴(kuò)散，高值區(qū)域的濃度與范圍也在不斷增長(zhǎng)，超標(biāo)區(qū)域已經(jīng)超出研究區(qū)域邊界。因此，對(duì)于垃圾填埋場(chǎng)在沒(méi)有采取任何防護(hù)措施的情況下，長(zhǎng)期填埋會(huì)對(duì)地下水環(huán)境造成嚴(yán)重的污染。

圖3 垃圾填埋不同時(shí)間的淺層地下水污染物運(yùn)移趨勢(shì)圖

3.2 PRB修復(fù)技術(shù)性能評(píng)估

3.2.1 PRB設(shè)置位置

垃圾填埋場(chǎng)從2003年開(kāi)始填埋，已經(jīng)填埋時(shí)間約8 a，而在填埋過(guò)程中，沒(méi)有采取任何防護(hù)措施。研究區(qū)域地下水埋深較淺，易于受到滲濾液的污染，因此根據(jù)模擬8 a的污染分布設(shè)置PRB反應(yīng)墻體（見(jiàn)圖4）。

3.3.2 PRB墻體參數(shù)確定

PRB墻體的設(shè)計(jì)寬度，主要取決于修復(fù)反應(yīng)進(jìn)行完全所需時(shí)間的多少，即污染物進(jìn)入PRB墻體時(shí)，具有充足的時(shí)間降解污染物。因此，PRB反應(yīng)墻的寬度（W）應(yīng)滿足以下公式[4]：

圖4 PRB墻體設(shè)置位置

式中：u表示地下水水流速率，m/s；kobs表示準(zhǔn)一級(jí)表觀反應(yīng)速率常數(shù)，min-1；α表示零價(jià)鐵（Fe0）顆粒表面積。

根據(jù)Lien等室內(nèi)模擬研究發(fā)現(xiàn)零價(jià)鐵（Fe0）能有效的去除砷，其設(shè)置高濃度（3.9-47 mg/L）和低濃度（0.2-3.9 mg/L）的砷，其降解動(dòng)力學(xué)中的準(zhǔn)一級(jí)表觀反應(yīng)速率常數(shù)分別為0.048 h-1和0.008 8 h-1。由于污染8 a后其濃度在低濃度范圍內(nèi)，因此，本次模擬參考其準(zhǔn)一級(jí)表觀反應(yīng)速率常數(shù)0.008 8 h-1，其寬度為2m，長(zhǎng)度根據(jù)其污染羽狀體的寬度設(shè)置。

3.3.3 模擬結(jié)果分析

地下水系統(tǒng)中的污染物不斷在自然水力作用下穿過(guò)PRB，與墻體材料（Fe0）發(fā)生還原反應(yīng)，去除含水層中的砷污染物。設(shè)置修復(fù)墻后的污染去除效果（如圖5）。PRB墻體的存在沒(méi)有改變地下水的水位變化，主要是因?yàn)閴w的滲透系數(shù)與含水層介質(zhì)滲透系數(shù)相同。對(duì)于污染源已移走后，研究區(qū)內(nèi)地下水中的污染物主要是前8 a中進(jìn)入地下水系統(tǒng)的污染物（假設(shè)后期沒(méi)有污染物污染地下水）。因此，在整個(gè)模擬過(guò)程中，污染物穿過(guò)墻體后，去除效果較好，污染物沒(méi)有污染下游地下水。Fe0-PRB運(yùn)行2 a時(shí)，地下水中污染羽控制在0.04 km2；運(yùn)行3 a時(shí)，污染羽面積與運(yùn)行2 a時(shí)沒(méi)有多大變化，但其污染羽高值區(qū)面積已明顯減少，且濃度已由0.16 mg/L降至0.12 mg/L；運(yùn)行6 a時(shí)，其污染羽面積約為2 a時(shí)的一半；運(yùn)行7 a后，污染羽明顯減小，其面積僅為0.008 km2。PRB基本修復(fù)時(shí)間需要正常運(yùn)行9 a，修復(fù)時(shí)間較長(zhǎng)，屬于被動(dòng)式地下水修復(fù)技術(shù)。

圖5 源去除后，F(xiàn)e0-PRB去除污染物效果圖

4 結(jié)論

Fe0-PRB依靠其墻體材料與污染水體中砷的接觸，發(fā)生化學(xué)反應(yīng)達(dá)到固定去除砷的效果。當(dāng)污染源去除后，F(xiàn)e0-PRB能夠有效修復(fù)受污染的水體，減少污染羽狀體的面積。Fe0-PRB基本去除水體中的砷污染時(shí)需運(yùn)行9 a左右，因此，場(chǎng)地地下水治理建議清除污染源+PRB，以達(dá)到源控制和污染途徑阻控的目的，降低下游地下水受污染風(fēng)險(xiǎn)。

模擬顯示污染源存在時(shí)，穿過(guò)墻體的污染水體能被有效的去除砷，但墻體上游的污染濃度依舊很高，并因污染源長(zhǎng)期存在，大量污染物的進(jìn)入直接導(dǎo)致羽狀體繞過(guò)PRB，并且PRB長(zhǎng)期運(yùn)行會(huì)增加墻體運(yùn)行難度，實(shí)際運(yùn)用的可行性不高。

[1]陳功新，王 蕾，王廣才，等.某中小城市垃圾堆埋場(chǎng)污染組分在淺層地下水中的遷移模擬[J].水文地質(zhì)工程地質(zhì)，2008，35（6）：112-116.

[2]盧文喜.地下水運(yùn)動(dòng)數(shù)值模擬過(guò)程中邊界條件問(wèn)題探討[J].水利學(xué)報(bào)，2003（3）：33-36.

[3]Hussein M,Schwartz F W.Modeling of flow and contaminant transport in coupled stream-aquifer systems[J].Journal of Contaminant Hydrology，2003，65（1-2）：41-64.

[4]F.Di Natale,M.Di Natale,R.Greco.Groundwater protection from cadmium contamination by permeable reactive barriers[J].Journal of Hazardous Materials，2008，160（2-3）：428-434.

[5]H.L.Lien,R.T.Wilkin.High-level arsenite removel from groundwater by zero-valent iron[J].Chemosphere,2005，59（3）：377-386.

X523；X705

A

1008-0120（2017）02-0009-04

2017-03-29

高晶霞（1982-）：女，工程師；通訊地址：太原市漪汾橋西望景路8號(hào)浙江大廈7層，030024